随着经济的发展和城市化、工业化进程的加快，土壤重金属污染问题越来越突出.2014年公布的全国土壤污染状况调查结果显示，超标的重金属主要为镉、铜、铅等，点位超标率分别为7.0%、2.1%、1.5%(王玉军等，2014).土壤重金属污染具有积累性、隐蔽性和长期性等特点，需要严控污染源与土壤修复并重(黄益宗等，2013).铅、镉的污染给生态环境及人体健康带来了很大危害(He et al., 2013a).张小敏等(2014)研究发现，我国农田土壤中Pb和Cd的含量明显高于土壤背景值.因此，环境工作者们积极寻求合适的方法、材料来修复镉和铅复合污染的土壤.王林等(2011)用新型杂化材料钝化修复镉和铅复合污染的土壤，发现杂化材料与磷酸盐复配使用对镉铅复合污染土壤的钝化修复效果最佳.He等(2013b)发现利用羟基磷灰石的纳米晶体可以有效钝化复合污染土壤中的Pb和Cd.孙约兵等(2014)发现用海泡石可以有效修复镉铅复合污染的土壤.近年来，由于生物炭优良的特性，引起了土壤环境学界研究人员的广泛关注，对利用各种生物炭修复土壤重金属污染的研究也越来越多(Tang et al., 2013；Hale et al., 2012；Han et al., 2013；Inyang et al., 2012；Zhang et al., 2013).李明遥等(2013)研究了水稻秸秆在不同裂解温度(300~600 ℃)下制成的生物炭对土壤Cd形态的影响.周建斌等(2008)研究了棉秆炭对镉污染土壤的修复效果，发现棉秆炭含有丰富的细小空隙，有利于吸附污染物，降低土壤中Cd的生物可利用形态.崔立强等(2014)发现添加生物炭修复后，污染土壤中铅的酸提取态、可还原态和可氧化态的比例显著降低，部分转化为残渣态.刘莹莹等(2012)对不同种类生物炭在溶液中Cd²⁺和Pb²⁺的吸附效果进行了研究，结果表明，玉米秸秆炭能更有效地吸附水溶液中Cd²⁺和Pb²⁺.Houben等(2013a)发现生物炭施于被污染土壤中会降低Cd、Pb、Zn的生物有效性.Ahmad 等(2012)利用贝壳、牛骨粉、生物炭来降低军事射击场土壤中Pb的生物有效性.但这些多集中在生物炭对单一污染的土壤修复方面，对重金属复合污染土壤的修复研究较少.

因此，本试验人为制备不同浓度梯度的Pb、Cd复合污染土壤，加入一定量水稻秸秆炭，研究生物炭对重金属Pb-Cd复合污染土壤的重金属形态变化的影响，并探究不同浓度的Pb、Cd钝化差异及两者间的交互效应，为生物炭修复重金属复合污染土壤提供科学依据.

水稻秸秆采自华中农业大学试验田，洗净后自然风干.将秸秆剪成短条状后，用微型植物粉碎机粉碎，转入陶瓷容器内加盖，放进马弗炉加热，500 ℃下炭化1 h，待样品冷却至室温后取出，放进密封袋中封存备用.生物炭的基本理化性质为：pH=9.91(参照木质活性炭pH值测定方法—GB/T 12496.7—1999)，有机碳含量为515.9 g · kg^-1，经测试总铅和总镉含量均低于检测线(参照土壤农化分析(鲍士旦，2000)中农产品中铅、镉的测定方法).

供试土壤采自湖北孝感，为Q₃沉积物母质发育的黄棕壤，该土壤基本理化性质(鲍士旦，2000)为：pH=5.54，有机质18.7 g · kg^-1，阳离子交换量14.01 cmol · kg^-1，总铅和总镉含量分别为56.52、0.45 mg · kg^-1.

土壤自然风干后粉碎过80目筛，配制不同浓度的CdCl₂和Pb(NO₃)₂溶液，取定量溶液加入土壤混匀，污染土壤，使添加的Pb含量为0、300、500 mg · kg^-1，Cd含量为0、1.0、5.0 mg · kg^-1(不包括土壤背景值含量).被污染后土壤中Pb含量分别为56.52、356.52、556.52 mg · kg^-1，被污染后土壤中Cd含量分别为0.45、1.45、5.45 mg · kg^-1.这样包括混合和单一污染共9个处理(表 1)，分别设3次重复.将污染的土壤于1 L塑料盆中老化30 d，然后加入5%(W/W)的生物炭，并设置不加生物炭的对照，共18个处理，3次重复.隔天用去离子水补充水分，保持土壤水分含水量为30%，室温下培养30 d.培养结束后将土壤风干，磨细过筛，测定土壤pH值及各种形态重金属含量.

表1(Table 1)

表1 不同污染处理 Table 1 Different treatments for the experiment mg · kg-1

表1 不同污染处理 Table 1 Different treatments for the experiment mg · kg-1 处理 Pb Cd Ⅰ 0 0 Ⅱ 300 0 Ⅲ 500 0 Ⅳ 0 1 Ⅴ 300 1 Ⅵ 500 1 Ⅶ 0 5 Ⅷ 300 5 Ⅸ 500 5

土壤重金属形态分析采用BCR顺序提取法(Quevauviller et al., 1997)(简称BCR三步法)测定，顺序提取弱酸提取态(交换态和碳酸盐结合态)、可还原态(铁锰氧化态)、可氧化态(有机结合态)3种类型.将提取后的土壤残渣用去离子水清洗，采用HCl-HNO₃-HClO₄法消解后测定残渣态.土壤中各形态Pb含量用火焰原子吸收光谱仪(AA240FS)测定，Cd含量用石墨炉原子吸收光谱仪(GTA120)测定.

数据统计采用SPSS18.0、SASV8、Excel 2013进行处理.

图 1显示了重金属污染土壤中添加生物炭与未添加生物炭处理的pH值变化.由图可见，添加生物炭处理的pH值均比未添加生物炭处理的高，升高范围在0.31~1.05之间，且添加生物炭和不添加生物炭相比具有极显著差异(p<0.01).可见在Cd、Pb复合污染的酸性土壤中施用生物炭，可有效提高土壤pH值，这同Houben等(2013b)的研究结果一致.单从未添加生物炭土壤的pH值来看，污染土壤与未污染土壤相比都有不同程度的降低，但差异不明显，这可能与Cd、Pb的人工污染液由稀硝酸配成有关.添加生物炭后，各处理的土壤pH值相差不大，介于5.7~6.0之间.

图1(Fig.1)

图1 添加生物炭对污染土壤pH的影响(不同大写字母表示不同处理间差异达到极显著水平(p<0.01)，下同) Fig.1 Effect of biochars application on pH of contaminated soils(Different capital letters indicate extremely significant difference(p＜0.01)among different treatments，the same below)

图 2显示，未污染的土壤(处理Ⅰ)是否添加生物炭，提取的弱酸溶态Pb量都很低(低于检测线)，说明土壤中弱酸提取态Pb含量很少.污染土壤中，添加生物炭处理比未添加生物炭处理更能有效降低弱酸提取态Pb含量，下降率为1.4%~28.9%.未添加生物炭的污染土壤中，如处理Ⅰ、Ⅳ、Ⅶ中，随着Cd含量的增加弱酸提取态Pb含量增加.本试验数据经过方差分析后可知，在不添加生物炭时铅和镉的交互作用对弱酸提取态Pb具有极显著影响(p<0.01)，故可能是受铅和镉的交互作用的影响所致.同时，方差分析的结果显示，在添加生物炭后铅和镉的交互作用对弱酸提取态Pb的影响不显著(p>0.05)，说明生物炭能减弱镉铅复合污染土壤中镉和铅交互作用对弱酸提取态Pb产生的影响.

图2(Fig.2)

图2 添加生物炭对土壤中弱酸提取态Pb的影响(不同大写字母表示不同处理间差异达到极显著水平(p<0.01)，不同小写字母表示不同处理间差异达到显著水平(p<0.05)，下同) Fig.2 Effect of biochar application on weak acid extractable Pb in soil(Different capital letters indicate extremely significant differences(p<0.01)among different treatments， and different lower letters indicate significant differences(p<0.05)among different treatments，the same below)

图 3a显示，与未添加生物炭处理相比，添加生物炭能不同程度地降低土壤中可还原态Pb含量，除处理Ⅵ降低的幅度不显著外，其他处理的下降率介于1.9%~65.1%，其中，处理Ⅰ、Ⅲ、Ⅳ、Ⅸ中达到极显著差异，处理Ⅴ和Ⅷ中为显著差异.处理Ⅰ、Ⅳ、Ⅶ中可还原态Pb含量的下降率分别为51.6%、65.1%、30.4%，可见在土壤未受人为Pb污染时，添加生物炭可以显著降低土壤中可还原态Pb含量.由图 3还可以知道，Cd污染程度不影响可还原态Pb的含量.同时，方差分析结果也显示，镉和铅交互作用对可还原态Pb含量影响不显著(p>0.05).

图3(Fig.3)

图3 添加生物炭对土壤中可还原态Pb(a)、可氧化态Pb(b)及残渣态Pb(c)的影响 Fig.3 Effect of biochar application on reducible(a)，oxidizable(b) and residual(c)Pb in soil

如图 3b所示，将处理Ⅰ、Ⅳ、Ⅶ相比，处理Ⅰ中可氧化态Pb含量未检出，而加Cd的处理，可氧化态Pb含量明显增加.方差分析结果显示，镉、镉铅交互作用对可还原态Pb的影响均达到极显著水平(p<0.01).因此，在不加生物炭时可氧化态Pb含量在添加Cd后增加是由于这两种作用的存在.加生物炭后，土壤中可氧化态Pb的含量较未添加生物炭处理均有显著下降，且处于较低水平(0~7.5 mg · kg^-1)，表明生物炭能有效降低可氧化态Pb含量.

图 3c显示，与未添加生物炭处理相比，除处理Ⅱ、Ⅲ变化不显著外，添加生物炭的土壤中残渣态Pb含量均极显著升高，处理Ⅰ、Ⅳ、Ⅴ、Ⅵ、Ⅶ、Ⅷ、Ⅸ中添加生物炭后残渣态含量增加0.7~7.5倍.弱酸提取态、可还原态和可氧化态Pb含量在添加生物炭后都减少，说明生物炭能将这3种形态的Pb部分转化为残渣态，成为最难被植物吸收的形态，因此，添加生物炭能有效降低复合污染土壤中Pb的生物有效性.Park等(2011)的研究也表明，添加生物炭能够使Pb向更稳定的形态转化.

如图 4所示，未被Cd人为污染土壤中弱酸提取态Cd含量很低.而在土壤加Cd量较低时，生物炭的作用不明显.在加Cd量较高时，与不加生物炭相比，添加生物炭可极显著降低土壤中弱酸提取态Cd含量，处理Ⅶ、Ⅷ、Ⅸ的弱酸提取态Cd含量分别降低19%、24%、23%.周建斌等(2008)的研究也表明，随着镉浓度的增加，各处理土壤对镉吸附量逐渐增加.同等Cd污染程度下，弱酸提取态Cd含量随Pb加入量的增加而略有增加，尤其是Cd在高浓度时，Pb的作用比较明显，原因可由土壤吸附动力学解释(陈怀满等，1994).动力学试验表明，Pb-Cd 混合流出液中的Cd 很快就达到了平衡，甚至在一定时间区段内超过了起始浓度，这是由于后来吸附的Pb 替代了原已吸附的Cd，而溶液中仅含Cd时达到平衡的时间较长，所以在土壤中Pb-Cd同时存在时，Pb使Cd活性增加.同时，林琦等(2000)发现根际可提取态Cd的变化，除了受Pb的竞争吸附影响外，还受到复合处理吸收、活化等过程的影响，机理复杂.

图4(Fig.4)

图4 添加生物炭对土壤中弱酸提取态Cd的影响 Fig.4 Effect of biochar application on weak acid extractable Cd in soil

如图 5a所示，从处理Ⅰ到处理Ⅷ，除处理Ⅱ和Ⅶ外，添加生物炭与不加生物炭相比，可还原态Cd含量均无显著差异，可能是由于培养时间较短，生物炭的作用尚未充分发挥，或者是由于镉和铅交互的极显著(p<0.01)影响.而处理Ⅱ、Ⅶ、Ⅸ中添加生物炭可显著降低可还原态Cd含量.在复合污染中Pb的添加并未影响还原态Cd含量.

由图 5b可见，除处理Ⅲ外，污染土壤中添加生物炭均可极显著增加可氧化态Cd含量，最大增加率为88%(处理Ⅷ).结合图 4、图 5a和图 5b可以推测，生物炭能促进弱酸提取态Cd和可还原态Cd向可氧化态Cd转化，从而降低Cd的有效性，降低其对生态环境的影响.

从图 5c中可知，未污染土壤中Cd多为残渣态，不具生物活性.添加生物炭后各处理土壤中残渣态Cd含量略微减少，但影响不显著，且镉铅交互作用也不显著(p>0.05).因此，结合图 5b中可氧化态Cd含量因生物炭添加而极显著增加可以推测，由于培养时间较短，生物炭将可氧化态Cd转化为残渣态Cd的过程还较弱.

图5(Fig.5)

图5 添加生物炭对土壤中可还原态Cd(a)、可氧化态Cd(b)及残渣态Cd(c)的影响 Fig.5 Effect of biochar application on reducible(a)，oxidizable(b) and residual(c)Cd in soil

在污染土壤中，部分形态的重金属在土壤中相对稳定，另一部分会被植物吸收进入食物链.重金属的生物有效性取决于土壤重金属在不同组分间的分配，形态连续提取法被认为是评价重金属生物有效性的有效方法.本试验中利用BCR法将土壤重金属形态分为弱酸提取态、可还原态、可氧化态和残渣态，弱酸提取态迁移性强，可以直接被生物利用；可还原态和可氧化态在一定环境条件下转化为酸提取态，即间接被植物利用；残渣态不能被植物利用，迁移性最小.

生物炭是酸性土壤的改良剂，本试验中水稻秸秆生物炭本身pH值较高，它的添加(5%)可以极显著提高土壤pH值，进而影响Pb和Cd的水解平衡，使Pb、Cd 通过络合、沉淀等作用被固定(郭利敏等，2010).同时，生物炭的比表面积大，在改良土壤物理化学性质的同时，可以有效吸附重金属离子.因此，生物炭的加入促进了土壤对Pb、Cd的吸附，降低Pb、Cd的生物有效性.Ehsan等(2014)研究表明，生物炭添加可以改良土壤物理性质的同时，也可以有效固定Cd和Ni；Uchimiya等(2010)发现，添加生物炭引起的土壤 pH升高可以促进 Cd 的固定.本试验结果表明，添加5%生物炭可以有效降低土壤中弱酸提取态Pb含量，同时添加5%生物炭可以使得被5 mg · kg^-1 Cd污染土壤中弱酸提取态Cd含量极显著降低.

在复合污染土壤中，对Pb而言，添加生物炭可以促进Pb的弱酸提取态、可还原态和可氧化态向残渣态的转化；对Cd而言，添加生物炭可以促进Cd的弱酸提取态和可还原态向可氧化态的转化，而添加生物炭对残渣态Cd的影响不显著.总体而言，添加生物炭后Pb和Cd均向更加稳定的状态转化.

在Pb和Cd复合污染土壤中，Pb和Cd之间存在比较复杂的相互作用，有竞争吸附也有竞争活化，生物炭对Pb和Cd呈现不同的形态转化效应也是由于在不同处理下Pb和Cd之间的交互作用不同而引起.本试验结果表明，添加生物炭可以减弱Cd和Pb之间交互作用对弱酸提取态Pb的影响.因此，在施用生物炭修复复合污染土壤重金属时特别要充分考虑到重金属之间的交互作用，这样才能更好地评价和探讨钝化材料的作用.目前，对于生物炭添加量、环境条件等对Cd、Pb交互是否有影响还少有研究，因此，还值得进一步研究.

水稻秸秆生物炭本身pH值较高，它的添加(5%)可以极显著提高土壤pH值.生物炭添加后，可以降低Pb、Cd的生物有效性，促进Pb和Cd向更加稳定的状态转化.在Pb-Cd复合污染土壤中，对Pb而言，添加生物炭可以促进Pb的弱酸提取态、可还原态和可氧化态向残渣态的转化；对Cd而言，添加生物炭可以促进Cd的弱酸提取态和可还原态向可氧化态的转化，而添加生物炭对残渣态Cd的影响不显著.在Pb-Cd复合污染土壤中，添加生物炭可减弱Pb-Cd交互作用对弱酸提取态Pb的影响.